## INDONESIA

## Mini-Ulasan Adsorpsi Anthrasena, Fenanthrena dan Fluorena Menggunakan Material Berbasis Karbon Berpori, Silika dan Zeolit
Winda Br Purba 1 , Grandprix Thomryes Marth Kadja 2 , Muhammad Yudhistira Azis 1*
1 Kelompok Keahlian Kimia Analitik, Fakultas Matematika dan Ilmu Pengetahuan Alam, Institut Teknologi Bandung, Jl. Ganesha No 10, Bandung 40132, Indonesia
2 Kelompok Keahlian Kimia Anorganik dan Fisik, Fakultas Matematika dan Ilmu Pengetahuan Alam,
Institut Teknologi Bandung, Jl. Ganesha No 10, Bandung 40132, Indonesia
*Corresponding author: m.yudhistira.azis@mail.chem.itb.ac.id

## Abstract
Polycyclic Aromatic Hydrocarbons (PAH) are classified as organic pollutants with serious carcinogenicity, mutagenicity,  and  teratogenicity  in  living  organisms.  Also,  they  are  considerably  stable  in  the  aquatic environment, thus, increasingly threatening human life. Anthracene, Phenanthrene and Fluorene are typical PAHs, mostly found in the industrial waste. The removal of PAH compounds is performed through adsorption as  the  most  effective  method  for  treating  polluted  water  due  to  its  low  cost  and  simplicity  in  removing pollutants content. Herein, a mini-review focusing on the adsorption of PAH with various porous adsorbents such as, activated carbon, biochar, Grafena, zeolite and mesoporous, is comprehensively presented. Several factors that influence the adsorption capability of the adsorbents, including specific surface area, pore size and adsorbent pore volume, are thoroughly elaborated. The adsorption PAH were obtained in the pH range of 2-12, contact times of 1-24 hours, and temperatures of 20-45 ° C, and PAH concentrations of 2-60 mg / L, which provide a reference for the specific range in evaluating the adsorption performance of PAH with the used adsorbent.
Keywords: adsorption; adsorbents; PAH .

## Abstrak
Senyawa  Polisiklik  Aromatik  Hidrokarbon  (PAH)  merupakan  salah  satu  senyawa  polutan  organik  yang bersifat karsinogen, mutagen dan teratogen pada organisme, sehingga dapat bertahan dalam air untuk waktu yang  lama.  Antrasena,  Fenantrena,  dan  Fluorena  adalah  jenis  PAH  yang  banyak  dihasilkan  dari  limbah industri. Penghilangan senyawa PAH dilakukan dengan metode adsorpsi sebagai metode paling efektif untuk pengolahan air yang tercemar karena biaya yang rendah dan sederhana dalam menghilangkan kandungan polutan.  Pada  penelitian  ini  telah  dilakukan  studi  literatur  terhadap  adsorpsi  PAH  dengan  berbagai adsorben bahan karbon berpori seperti Karbon Aktif, Biochar dan Grafena dan adsorben bahan mesoporus Silika  seperti  PMO,  MCM-41,  NH2-SBA-15,  dan  klinoptilolit  (zeolite).  Terdapat  beberapa  faktor  yang mempengaruhi kemampuan adsorpsi dari Karbon aktif dan silika seperti luas permukaan spesifik, ukuran
pori  dan  volume  pori  adsorben.  Parameter  adsorpsi  PAH  dengan  karbon  aktif  dan  silika  yang  diperoleh seperti  pH  dalam  rentang  2-12,  waktu  kontak            1-24  jam,  suhu  20-45°C,  konsentrasi  PAH  2-60  mg/L memberikan  acuan  rentang  spesifik  dalam  mengevaluasi  kinerja  adsorpsi  PAH  dengan  adsorben  yang digunakan.
Kata kunci: adsorpsi; adsorben; PAH .

## 1. Pendahuluan
Pencemaran  air  merupakan  salah  satu masalah  lingkungan.  Pencemaran  air  terjadi akibat  adanya  logam-logam  berat  dan senyawa  organik  yang  melebihi  kadar  yang sudah  ditetapkan.  Senyawa  PAH  merupakan salah  satu  senyawa  organik  yang  menjadi sumber  pencemaran  air.  PAH  berasal  dari berbagai aktivitas baik aktivitas alami maupun aktivitas  antropogenik.  Aktivitas  alami  yang menghasilkan  senyawa  PAH  adalah  seperti letusan  gunung  berapi,  perembesan  minyak, kebakaran hutan. Sedangkan aktivitas antopogenik  penghasil  senyawa  kontaminan ini adalah akibat dari kegiatan industri seperti industri  minyak  bumi,  pembangkit  tenaga listrik,  batu  bara,  aspal  dan  mesin-mesin pembakaran  [1].  Menurut  WHO  (2000) ambang  batas  kandungan  PAH  dalam  air adalah  0,05  µg/L  [2].  Hasil  penelitian menunjukkan  bahwa  PAH  adalah  polutan yang  bersifat  karsinogen,  mutagen  atau teratogen pada organisme, senyawa ini dapat bertahan  dalam  air    untuk  waktu  yang  lama [3]. Senyawa PAH yang mengendap ke dasar perairan  sangat  beracun  bagi  organisme perairan.  Senyawa  PAH  dianggap  sebagai
polutan  prioritas  karena  berbahaya  bagi organisme  [4]  dan  berbagai  jenis  PAH merupakan polutan yang berpotensi membahayakan kesehatan manusia meskipun pada tingkat konsentrasi yang rendah [5].
PAH  terdiri  atas  dua  klasifikasi  PAH dengan  massa  molekul  rendah  dan  massa molekul yang tinggi. Beberapa studi melaporkan  bahwa  tingkat  ketoksikan  dari senyawa  PAH  tertinggi  dimiliki  oleh  PAH dengan struktur satu, dua dan tiga benzena [2]. Antrasena, fluorena, dan fenantrena merupakan  senyawa  PAH  molekular  rendah yang memiliki tiga cincin benzena. Penelitian Mojiri, et  al (2019)  melaporkan  kandungan fenantrena,  antrasena  dan  fluorena  berturut- turut  dalam  air  tercemar  adalah  33,0- 6.495.000  ng/L;  42,0-294,9  ng/L;  dan  20- 234.000 ng/L [6]. Senyawa fenantrena adalah senyawa  yang  paling  banyak  dihasilkan  dari insinerasi biosolid, limbah berbahaya, petrokimia, dan pembakaran batubara. Konsentrasi  fenantrena  pada  air  limbah minyak  bumi  mencapai  7,6-9,9  µg/L  [6]. Antrasena  adalah  senyawa  yang  banyak dihasilkan  dari  industri  aluminium  dan pembakaran  batubara.  Fluorena  merupakan
senyawa  yang  juga  banyak  dihasilkan  dari pembakaran batu bara [2].
Berbagai metode telah dilakukan dalam mendegradasi  PAH  di  lingkungan  perairan, seperti  fotolisis,  oksidasi,  biodegradasi, adsorpsi,  dan  volatilisasi  [7].  Namun, beberapa dari metode-metode tersebut kurang efektif  dilakukan  karena  PAH  stabil  dan resisten  di  lingkungan  karena  PAH  memiliki kelarutan  dan  volatilitas  yang  rendah  serta respon yang lambat terhadap biodegradasi [5]. Adsorpsi  adalah  salah  satu  metode  yang dianggap  sebagai  metode  efektif  untuk pengolahan  air  yang  tercemar  karena  biaya yang  rendah,  sederhana  dan  ketidakpekaan terhadap  polutan  yang  beracun.    Adsorben yang  sering  digunakan  dalam  adsorpsi senyawa  PAH  adalah  bahan  karbon  berpori dan  mesoporus  silika.  Jenis-jenis  adsorben bahan  karbon  berpori,  seperti :  karbon  aktif, Granula  Active  Carbon (GAC) ,  Powder Active Carbon (PAC), Biochar, dan Grafena.
Adsorben  mesoporus  silika  yang  paling banyak digunakan adalah SBA-15, MCM-41, dan modifikasinya (PMO/ periodic mesoporous  organosilica ).  Bahan  kabon berpori memiliki beberapa kekurangan seperti mudah  terbakar,  tidak  tahan  terhadap  suhu yang  tinggi  [8].  Berbeda  dengan  karbon berpori, mesoporus silika  memiliki beberapa keunggulan  seperti  ketahanan  terhadap  suhu yang  tinggi,  selektivitas  dan  aktivitas  dalam reaksi kimia  sehingga dapat dijadikan sebagai
adsorb  [9].  Zeolit  memiliki  porositas  yang lebih  besar  bila  dibandingkan  dengan adsorben mesoporus silika.
Tujuan  ulasan  ini  adalah  melakukan studi kajian perbandingan hasil adsorpsi PAH (antracena,  fenantrena  dan  fluorena)  dengan adosorbenn karbon berpori, mesoporus silika dan  zeolit,  mengevaluasi  parameter  kinerja dan karakterisasi adsorpsi PAH menggunakan dengan  adsorben  karbon  berpori,  mesoporus silika dan zeolit.

## 2. Metode Adsorpsi
Pada umumnya, sistem adsorpsi terbagi atas  dua  macam,  yaitu  metode  adsorpsi dengan  sistem batch dan  metode  adsorpsi dengan  sistem  kontinyu.  Pada  sistem batch proses adsorpsi dilakukan pada sebuah wadah yang  berisi  adsorbat  dengan  adsorben. Kemudian dilakukan pengadukan pada kecepatan,  waktu,  dan  suhu  tertentu  untuk menghasilkan kontak yang merata saat terjadi proses  adsorpsi  sedangkan  adsorpsi  sistem kontinyu  dilakukan  pada  suatu  sistem  yang adsorben  dan  adsorbat  selalu  berkontak sehingga  menghasilkan  kontak  yang  relatif konstan.  Metode  yang  banyak  dilakukan dalam  adsorpsi  senyawa  PAH  ialah  metode batch. Dalam  literatur  adsorpsi  PAH  yang dikaji  terdapat  beberapa  parameter  adsorpsi yaitu pengaruh pH, temperatur, waktu kontak, konsentrasi analit, kemudian isoterm adsorpsi, studi kinetika dan termodinamika kimia.
Tabel 1. Metode Adsorpsi PAH berbagai jenis adsorben
*PHE = Fenantrena, ANT = Antrasena, NAP = Naftalena, FLU = Fluorantena  , FL = Fluorena, PYR = Pirena, dan ACE = Acenaftena .
Adsorben Metode adsorpsi Jenis PAH Sumber Karbon Aktif Metode Batch (analisis PAH dengan Uv-Vis) PHE ANT [10, 11] GAC (granula Active carbon) Metode Batch (analisis PAH dengan Uv/vis) NAP FLU ACE ANT PYR
FL
[12] PAC (powder active carbon) Metode Batch (analisis PAH dengan GC-MS) ANT PYR PHE [13] Biochar Metode Batch (analisis PAH dengan HPLC) PHE [14] Grafena Metode Batch (analisis PAH dengan HPLC) NAP [15] PMO (periodik mesoporus organosilika ) Metode Batch (analisis PAH dengan GC-MS) ACE FL FLU NAP PYR [16] NH2-SBA-15 organic– inorganic nanohybrid Metode Batch (analisis PAH dengan Uv/vis) NAP PHE [17] MCM-41 Metode Batch (analisis PAH dengan Uv/vis) NAP PHE [18,19] Klinoptilolit Metode Batch (analisis PAH dengan Uv/vis) ANT FL FLU PHE PYR
[20]
Pada  Tabel  1  parameter  adsorpsi  yang  dikaji dari  beberapa adsorben  seperti  bahan  karbon berpori  (karbon  aktif, biochar dan  Grafena),
zeolit dan mesoporus silika (PMO, MCM-41, dan  NH 2 -SBA-15)  masing-masing  jurnal dievaluasi dengan analisis PAH yang berbeda- beda  seperti  menggunakan  Uv/vis  ( Ultra- violet/Visible ),  HPLC  ( High  Performance Liquid  Chromatography ),  dan  GC-MS  ( Gas Chromatography - Mass Spectrometry ).
Berikut  merupakan  tabel  metode  adsorpsi PAH  dengan  berbagai  adsorben  dan  metode yang digunakan dalam analisis PAH.

## 3. Parameter Adsorpsi

## 3.1. Pengaruh pH terhadap Adsorpsi
Pada  variasi  pH  untuk  karbon  aktif diperoleh bahwa adsorpsi maksimum pada pH 2,0  dengan  proses  adsorpsi  yang  diperoleh adalah  >90%.  Hal  ini  dikarenakan  pada  pH yang  rendah  terjadi  penambahan  muatan positif  (H + )  di  permukaan  karbon  aktif sehingga  interaksi  antara  karbon  aktif  dan PAH  semakin  tinggi.  Namun  pada  pH  12,0 terjadi proses adsorpsi yang minimum <40%, hal ini dikarenakan pada pH yang lebih tinggi, muatan  positif  pada  permukaan  karbon  aktif akan berkurang dan muatan negatif (ion OH - ) berinteraksi  dengan  molekul  PAH  untuk adsorpsi pada situs aktif, sehingga mengurangi  efisiensi  adsorpsi  dari  karbon
aktif [10]. Berikut grafik yang diperoleh pada adsorpsi Fenantrena dengan karbon aktif.
Gambar 1. Pengaruh pH terhadap persen adsorpsi Fenantrena .
Hasil  yang  berbeda  diperoleh  pada Biochar diperoleh bahwa tidak adanya variasi yang  signifikan  untuk  adsorpsi  PAH  dengan Biochar  dalam  kisaran  pH  2-11.  Hal  ini dikarenakan PAH merupakan senyawa organik non-ionik dan tidak terionisasi dalam larutan air. Sehingga pengaruh pH tidak akan mempengaruhi PAH juga pada Biochar. Pada pH  rendah  penambahan  muatan  positif  (H+) hanya  akan  mengikat  Biochar  dengan  gaya tarik elektrostatis [14]
Untuk  Grafena,  adsorpsi  dengan  PAH diperoleh bahwa pada pH yang tinggi interaksi yang  dominan  adalah  interaksi  hidrofobik [21]. Oleh karena itu semakin tinggi pH maka proses  adsorpsi  semakin  meningkat.  Dalam penelitian  tersebut  juga  diperoleh  bahwa adsorpsi Grafena memiliki kapasitas adsorpsi yang lebih rendah untuk PAH bila dibandingkan dengan Grafena Oksida. Jurnal yang berbedadalam hal proses adsorpsi PAH,
Purba, Br.W., dkk. Akta Kimia Indonesia 6(2), 2021, 174-186
peningkatan  pH  mengakibatkan  terjadinya deprotanasi gugus fungsi COOH dan OH - dari Grafena  Oksida.  Gugus  COO-  bersifat  donor elektron  yang  kuat  sehingga  interaksi  antara Grafena  dan  PAH  sangat  kuat  pada  pH  yang rendah.  Grafena  memiliki  kapasitas  adsorpsi yang  lebih  besar  bila  dibandingkan  dengan Grafena  Oksida,  hal  ini  dikaitkan  dengan interaksi  п-п pada Grafena Oksida memiliki kerapatan  п-elektron  yang  lebih  rendah  dan strukturnya mengandung lebih banyak kelompok fungsional Oksida [15]. Perbedaan persen  adsorpsi  Grafena  dengan  Grafena Oksida ditampilkan pada grafik berikut.
Gambar 2. Pengaruh pH terhadap persen adsorpsi Naftalena dengan Grafena dan Grafena Oksida
[15]
Pada  mesoporus  silika,  NH 2 -SBA-15 kapasitas maksimum adsorpsi terjadi pada pH 2  dan  mengalami  penurunan  kapasitas adsorpsi  dengan  meningkatnya  pH.    Hal  ini dikarenakan pada pH rendah terjadi pembentukan  NH 3 + pada  permukaan  NH 2 -
SBA-15, sehingga terjadi peningkatan interaksi elektrostatis antara muatan permukaan adsorben dan PAH [17].
Hasil yang sama diperoleh pada MCM- 41, kapasitas maksimum adsorpsi terjadi pada pH  4.  Pada  pH  yang  rendah  interaksi  antara amina bermuatan positif dari adsorben MCM- 41  dalam  media  asam  dan  sistem  elektron yang terdelokalisasi dari cincin aromatik PAH menghasilkan  interaksi  yang  lebih  tinggi antara  molekul  PAH  dengan  permukaan MCM-4 sebagai adsorben [19].
Untuk  adsorpsi  dengan  Zeolit,  hasil adsorpsi PAH tidak dipengaruhi oleh pH. Hal ini dikarenakan sifat dari PAH maupun zeolit klinoptilolit  yang  digunakan.  PAH  memiliki struktur molekul yang stabil, tidak terionisasi dalam  air  dan  stuktur  yang  dimiliki  pada dasarnya  tidak  berubah  seiring  dengan perubahan  pH.  Klinopilolit  pada  percobaan merupakan  klinoptilolit  yang  dimodifikasi, adanya  interaksi  hidrofobik  antara  PAH  dan suraktan pada permukaan klinoptilolit membuat  pH  tidak  berdampak  pada  proses adsorpsi [20].

## 3.2. Pengaruh Suhu terhadap Adsorpsi
Pada  karbon  aktif  adsorpsi  meningkat saat suhu meningkat. Hal yang sama diperoleh pada  mesoporus  silika  dengan  meningkatnya suhu  proses  adsorpsi  juga  meingkat  hal  ini disebut  dengan  reaksi  endoterm.  Berikut adalah grafik pengaruh suhu  terhadap persen adsorpsi pada karbon aktif  [10].
Gambar 3. Pengaruh suhu terhadap persen adsorpsi Fenantrena dengan karbon aktif [10].
Proses  adsorpsi  oleh  Grafena  pada grafik  meningkat  secara  perlahan  dengan meningkatnya  suhu,  kemudian  mencapai kesetimbangan, namun pada suhu yang lebih tinggi  situs  aktif  melemah  sehingga  proses adsorpsi  menurun.    Berikut  adalah  grafik persen  adsorpsi  PAH  dengan  suhu  adsorpsi pada Grafena dan Grafena Oksida [15].
Gambar 4. Pengaruh suhu terhadap persen adsorpsi Naftalena dengan Grafena dan Grafena
Oksida [15].
Pada  zeolit  klinoptilolit  adsorpsi  PAH berkurang  dengan  meningkatnya  suhu  dari  5
sampai  35°C.  Hal  ini  dikarenakan  pada  saat suhu  dinaikkan  kelarutan  dari  PAH  juga semakin  berkurang  sehingga  proses  adsorpsi antara PAH dengan klinoptilolit lebih rendah bila dibandingkan dengan suhu rendah.
Untuk  senyawa  yang  kelarutannya meningkat  saat  suhu  meningkat  diharapkan proses  adsorpsi  dilakukan  pada  suhu  yang lebih  tinggi.  Namun  proses  adsorpsi  tidak hanya  bergantung  pada  kelarutan  senyawa adsorbat,  hal  ini  juga  dipengaruhi  dari adsorben yang digunakan

## 3.3. Pengaruh waktu kontak terhadap adsorpsi
Jumlah PAH yang teradsorpsi ke karbon aktif meningkat dengan meningkatnya waktu kontak,  hal  ini  disebabkan  oleh  pengaruh migrasi yang lebih besar saat waktu yang lebih lama terhadap adsorpsi PAH. Kesetimbangan adsorpsi terjadi setelah proses adsorpsi selama 75  menit  [10].  Grafik  berikut  menampilkan pengaruh  lama  nya  waktu  untuk  proses adsorpsi terhadap persen adsorpsi Fenantrena.
Gambar  5.  Pengaruh  waktu  kontak  terhadap persen adsorpsi Fenantrena dengan karbon aktif .
Pada  MCM-41  adsorpsi  PAH  terjadi sangat  cepat  pada  20  menit  awal,  lalu perlahan-lahan mencapai kesetimbangan dalam  60  menit  dan  tidak  ada  perubahan signifikan  lebih  lanjut  dalam  adsorpsi  yang telah  diamati  sampai  2  jam  [19].    Bila dibandingkan  karbon  aktif  dengan  MCM-41 waktu  kesetimbangan  adsorpsi  pada  karbon aktif lebih lama, hal ini dikarenakan porositas dan  luas  permukaan  adsorben.  Ukuran  pori dan  luas  permukaan  yang  lebih  besar  pada mesoporus silika menyebabkan proses adsorpsi  terjadi  secara  cepat,  sehingga  lebih cepat mencapai waktu kesetimbangan
adsorpsi.
Pada adsropsi PAH dengan klinoptilolit adsorpsi  meningkat  saat  waktu  kontak meningkat, kesetimbangan adsorpsi diperoleh saat  24  jam  hal  ini  dikarenakan  konsentrasi awal  PAH  yang  digunakan  sangat  sedikit sehingga  membutuhkan  waktu  yang  lama dalam  proses  adsorpsi.  Waktu  kontak  juga dipengaruhi dari kelarutan dan sifat hidrofobik dari senyawa. [20].

## 3.4. Pengaruh Konsentrasi PAH terhadap Adsorpsi
Hal  yang  sama  diperoleh  pada  setiap adsorben  baik  karbon  berpori,  mesoporus silika, maupun zeolit yang digunakan. Ketika konsentrasi  awal  meningkat  maka  waktu kesetimbangan  akan  tercapai  lebih  cepat dan kapasitas  adsorpsi  juga  meningkat.  Hal  ini dikarenakan semakin banyak konsentrasi awal
PAH  yang  digunakan  maka  interaksi  antara PAH  dengan  adsorben  juga  semakin  mudah dan interaksi yang terjadi semakin meningkat sehingga  lebih  banyak  PAH  yang  diadsorpsi dalam waktu yang lebih cepat. Molekul PAH yang  lebih  banyak  berinteraksi  dengan  situs aktif adsorben menghasilkan kapasitas adsorpsi yang lebih tinggi. Dapat dilihat pada grafik  pengaruh  konsentrasi  Fenantrena dengan  kapasitas  adsorpsi  PAH  sebagai berikut.
Gambar 6. Pengaruh konsentrasi awal Fenantrena terhadap kapasitas adsorpsi dengan karbon aktif .

## 3.5. Isoterm Adsorpsi
Isoterm  adsorpsi  dilakukan  untuk menentukan  karakteristik  dari  adsorpsi.  Dari penelitian-penelitian yang dilakukan diperoleh  bahwa  setiap  adsorben  memiliki isoterm  adsorpsi  yang  berbeda-beda.  Hal  ini dipengaruhi  dari  proses  adsorpsi  masing- masing adsorben. Isoterm Adsorpsi ditentukan  dengan  Persamaan  Langmuir  dan Freundlich.  Isoterm  Langmuir  menggunakan
3  pendekatan,  yaitu  adsorpsi  terjadi  di permukaan  dan  membentuk  lapisan  tunggal ( monolayer ),  memiliki  permukaan  seragam dan situs adsorpsi yang sama serta hanya bias diisi  oleh  satu  molekul  adsorbat,  serta  tidak ada  interaksi  antara  molekul  pada  berbagai situs.  Isoterm  Langmuir  dapat  dituliskan dalam bentuk persamaan sebagai berikut.
1 𝑞 𝑒 = 1 𝐾 𝐿 𝑞 𝑚 × 1 𝐶 𝑒 × 1 𝑞 𝑚 (eq 1)
𝑪 𝒆 merupakan konsentrasi adsorbat pada saat kesetimbangan  (mg.L -1 ), 𝒒 𝒆 adalah  kapasitas adsorpsi pada saat kesetimbangan (mg/g), q m dan  q e pada  monolayer  (konstanta  adsorpsi) dan K L adalah konstanta isoterm Langmuir(l/mg).  Kurva  linier  antara 𝑪 𝒆 𝒒 𝒆 terhadap 𝑪 𝒆 diplot berdasarkan adsorpsi hasil eksperimen kemudian ditentukan nilai 𝒒 𝒎 dan dengan meninjau nilai slope dan intercept dari persamaan  liniernya.  Kemudian,  dilakukan curve  fitting dengan  mensubstitusi  nilai 𝒒 𝒎 dan 𝑲 𝑳 ke  persamaan  non-linier  isoterm adsorpsi  Langmuir  yang  ditunjukkan  pada persamaan berikut.
𝑞 𝑒 = 𝑞 𝑚 𝐾 𝐿 𝐶 𝑒 1+𝐾 𝐿 𝐶 𝑒 (eq 2)
Sedangkan isoterm Freundlich dapat
digunakan dalam proses adsorpsi di permukaan  yang  heterogen  dan  membentuk monolayer  [22].  Lalu  bentuk  linear  isoterm Freundlich dapat dituliskan dalam persamaan berikut.
𝐥𝐨𝐠 𝒒 𝒆 = 𝐥𝐨𝐠 𝑲 𝑭 + 𝟏 𝒏 𝐥𝐨𝐠 𝑪 𝒆 (eq 3)
Dengan 𝒒 𝒆 adalah  kapasitas  adsorpsi pada  saat  kesetimbangan  (mg/g); 𝑪 𝒆 adalah konsentrasi adsorbat pada saat kesetimbangan (mg.L -1 ); 𝑲 𝑭 adalah  konstanta  isoterm Freundlich  dan 𝒏 adalah  intensitas  adsorpsi. Nilai 𝑲 𝑭 dan 𝒏 dapat  ditentukan  dari  kurva linear  antara 𝒍𝒐𝒈 𝒒 𝒆 terhadap 𝒍𝒐𝒈𝑪 𝒆 dengan 𝒍𝒐𝒈 𝑲 𝑭 sebagai perpotongan ( intercept ) dan 𝟏 𝒏 sebagai  kemiringan  ( slope )  pada  persamaan linearnya.  Kemudian,  dilakukan curve  fitting dengan  mensubstitusi  nilai 𝑲 𝑭 dan 𝒏 ke persamaan non-linier isoterm adsorpsi Freundlich yang ditunjukkan pada persamaan berikut [23].
𝒒 𝒆 = 𝑲 𝑭 𝑪 𝒆 𝟏 𝒏 (eq 4).
Untuk  bahan  karbon  berpori  terdapat adsorpsi  senyawa  PAH  dengan  Karbon  aktif dan  Grafena  mengikuti  model  Langmuir, Biochar mengikuti model Sips yang merupaka gabungan dari  model Freundlich  dan Langmuir.  Mekanisme  adsorpsi  PAH  pada Biochar  terjadi  melalui  interaksi-п  dan interaksi hidrofobik yang kemudian senyawa PAH  yang  teradsorpsi  akan  masuk  ke  dalam pori-pori  biochar  melalui  proses  pengisian pori.  Untuk  bahan  silika  mesopori,  Adsorpsi PAH  dengan  NH 2 -SBA-15,  dan  MCM-41 mengikuti model Langmuir.

## 3.6. Kinetika Adsorpsi
Kinetika  adsorpsi  dilakukan  untuk menentukan  difusi  adsorbat  ke  dalam  pori adsorben. Berdasarkan jurnal adsorpsi senyawa  PAH  dengan  material  karbon berpori, mesoporus silika, dan zeolit memiliki kinetika adsorpsi orde dua semu yang berarti bahwa  adsorpsi  PAH  mengikuti  proses chemisorption .  Proses  adsorpsi  secara  kimia ( chemisorption )  adalah  proses  adsorpsi  yang melibatkan  terjadinya  reaksi  kimia  di permukaan adsorben, sehingga terjadi pembentukan  ikatan  antara  adsorben  dan adorbat. Kinetika pseudo orde dua diterapkan dengan persamaan:
𝑡 𝑞 𝑡 = 1 𝐾 2 𝑞 𝑒 2 + 𝑡 𝑞 𝑒 (eq 5)
dengan  K 2 adalah  laju  konstan  pseudo  orde dua (mg/g/min).
Menurut  model  pseudo  orde  dua,  laju  reaksi sebanding  dengan  jumlah  situs  aktif  pada permukaan adsrben dan permbatas laju reaksi adalah  adsorpsi  kimia  antara  adsorben  dan adsorbat.

## 3.7. Termodinamika Adsorpsi
Termodinamika  adsorpsi  dilakukan untuk menentukan sifat mekanisme adsorpsi. Dengan  parameter,  perubahan  entalpi  ( ∆𝐻),
perubahan energy Gibbs (∆ G), dan perubahan entropi (∆S ). Termodinamika adsorpsi berbeda  beda.  Hal  ini  dipengaruhi  dari
adsorben yang digunakan. Dengan persamaan-persamaan yang digunakan adalah sebagai berikut.
ΔG° = -RT ln K c (eq 6)
log K c = ΔS° 2,303𝑅 − ΔH° 2,303𝑅𝑇 (eq 7)
ΔG° =  ΔH° − TΔS° (eq 8)
K c = 𝑞 𝑒 𝐶𝑒 (eq 9)
Dengan  C e adalah  jumlah  PAH  yang teradsorpsi  ke  dalam  ZSM-5  dalam  kondisi kesetimbangan (mg/L); R = 8,314 J/mol-K; K c adalah  konstanta  kesetimbangan;  T  adalah suhu  (K).  ΔH°  dan  ΔS°  diperoleh  dari kemingiran garis Antara log K c dan 1/T [23].
Bila suatu adsorpsi terjadi dengan nilai ΔG° negatif dan nilai ΔH° positif secara jelas menunjukkan  ke  arah  spontanitas  dan  sifat endotermik.  Ketika  nilai  ΔH°  positif  maka nilai  dari  kapasitas  adsorpsi  akan  meningkat seiring  meningkatnya  suhu  dalam  proses adsorpsi.
Dalam jurnal yang dikaji, Karbon  aktif mengadsorpsi  senyawa  Antrasena  secara spontan,  endotermik  (ΔH°  positif),  dan memiliki nilai ΔS°  positif.  Hal  ini menunjukkan  semakin  tinggi  suhu  maka adsorpsi  semakin  disukai  dan  menghasilkan nilai  kapasitas  adsorpsi  yang  semakin meningkat [10].
NH 2 -SBA-15  mengadsorpsi  senyawa PAH secara spontan (ΔG° negatif), endotermik  (ΔH°  positif),  dan  memiliki nilai
ΔS° positif. Adsorpsi PAH dengan NH 2 -SBA- 15  semakin  spontan  ketika  suhu  semakin meningkat. Berbeda dengan MCM-41 adsorpsi terjadi secara spontan (ΔG° negatif), eksotermik (ΔH° negatif), dan memiliki nilai ΔS°  negatif.  Hal  ini  menunjukkan  bahwa adsorpsi dengan MCM-41 lebih disukai pada suhu rendah

## 4. Kesimpulan
Dari  studi  literatur    diperoleh  rentang parameter  pH  bahan  karbon  berpori  2-12; silika  2-10;  zeolit  3-11,  waktu  kontak  bahan karbon  berpori  20  menit  -24  jam;  silika  5 menit-24  jam:  zeolit  20  menit-48  jam,  Suhu bahan  karbon  berpori  20-50°C;  silika  20- 45°C; zeolit 5-35°C, konsentrasi PAH bahan karbon berpori 10-50 mg/L; silika 2-60 mg/L; zeolit 50-100 µg/L.
Setiap adsorben memiliki kelebihan dan kekurangan  dalam  mengadsoprsi  PAH. Karbon  aktif  memiliki  porositas  yang  tinggi namun sifatnya sangat bergantung pada bahan prekursor, suhu dan kondisi aktivasi. Biochar merupakan  karbon  berpori  yang  diolah  dari bahan  limbah  sehingga  penggunaannya dengan  biaya  yang murah.  Grafena memiliki luas permukaan yang lebih tinggi dari karbon aktif  dan  memiliki  interaksi  ikatan  hidrogen dan    ikatan  π-π  PAH  dengan  adsorben  lebih besar.  Mesoporus  silika  lebih  unggul dibandingkan karbon berpori karena porositas
dan  stabilitas  yang  tinggi  serta  afinitas  kuat antara PAH dengan adsorben lain.

## Daftar Pustaka
[1] A.  O.  Adeniji,  O.  O.  Okoh,  and  A.  I. Okoh,  “Analytical  Methods  for Polycyclic Aromatic Hydrocarbons and their  Global  Trend  of  Distribution  in Water  and  Sediment:  A  Review,”  in Recent  Insights  in  Petroleum  Science and Engineering , 2018, pp. 394–396.
[2] A.  J.  Forsgren, Wastewater  treatment: Occurrence  and  fate  of  polycyclic aromatic  hydrocarbons  (PAHs) .  New
York: CRC Press, 2015.
[3] Q.  Wang et  al. ,  “Chemosphere
Evaluation  of  fatty  acid  derivatives  in the remediation of aged PAH- contaminated soil and microbial community  and  degradation  gene response,” Chemosphere ,  vol.  248,  p. 125983, 2020, doi: 10.1016/j.chemosphere.2020.125983.
[4] M. A. Nkansah, A. A. Christy, and T. Barth,  “The  use  of  anthracene  as  a model  compound  in  a  comparative study of hydrous pyrolysis methods for industrial waste remediation,” Chemosphere , vol. 84, no. 4, pp. 403– 408, 2011, doi: 10.1016/j.chemosphere.2011.03.061.
[5] M.  El  Khames  Saad,  R.  Khiari,  E.
Elaloui, and Y. Moussaoui, “Adsorption  of  anthracene  using activated carbon and Posidonia oceanica,” Arab. J. Chem. , vol. 7, no. 1, pp. 109–113, 2014, doi: 10.1016/j.arabjc.2013.11.002.
[6] A.  Mojiri,  J.  L.  Zhou,  A.  Ohashi,  N.
Purba, Br.W., dkk. Akta Kimia Indonesia 6(2), 2021, 174-186
Ozaki, and T. Kindaichi,
“Comprehensive  review  of  polycyclic aromatic hydrocarbons in water sources,  their  effects  and  treatments,” Sci.  Total  Environ. ,  vol.  696,  p. 133971,
2019,
doi:
10.1016/j.scitotenv.2019.133971.
[7] G.  Gbeddy,  A.  Goonetilleke,  G.  A. Ayoko, and P. Egodawatta,
“Transformation  and  degradation  of polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs)  in  urban  road  surfaces:
Influential  factors,  implications  and recommendations,” Environ. Pollut. , p.
113510, 2019, doi:
10.1016/j.envpol.2019.113510.
[8] C. F. Chang, C. Y. Chang, K. H. Chen, W. T. Tsai, J. L. Shie, and Y. H. Chen, “Adsorption of naphthalene on zeolite from  aqueous  solution,” J.  Colloid
Interface Sci. , vol. 277, no. 1, pp. 29– 34, 2004, doi: 10.1016/j.jcis.2004.04.022.
[9] H. Zhao, J. Ma, Q. Zhang, Z. Liu, and R. Li, “Adsorption and Diffusion of n - Heptane and Toluene over Mesoporous ZSM-5  Zeolites,” Ind.  Eng.  Chem.
Res. , vol. 53, no. 35, pp. 13810–13819, 2014, doi: 10.1021/ie502496v.
[10]  H.  Gupta,  “Removal  of  Phenanthrene from  Water  Using  Activated  Carbon Developed from Orange Rind,” Int.  J. Sci. Res. Environ. Sci. , vol. 3, no. 7, pp. 248–255,  2015,  doi:  10.12983/ijsres- 2015-p0248-0255.
[11]  H.  Gupta,  “Anthracene  removal  from water  onto  activated  carbon  derived from  vehicular  tyre,” Sep.  Sci. Technol. ,  vol.  53,  no.  4,  pp.  613–625,
2018, doi:
10.1080/01496395.2017.1405038.
[12]  D. Eeshwarasinghe, P. Loganathan, M. Kalaruban,  D.  P.  Sounthararajah,  J.
Kandasamy,  and  S.  Vigneswaran, “Removing polycyclic aromatic
hydrocarbons from water using granular  activated  carbon:  kinetic  and equilibrium adsorption studies,”
Environ.  Sci.  Pollut. Res. ,  vol.  25,  no. 14,  pp.  13511–13524,  2018,  doi: 10.1007/s11356-018-1518-0.
[13]  A. Rasheed, F. Farooq, U. Rafique, S. Nasreen,  and  M.  Aqeel  Ashraf, “Analysis  of  sorption  efficiency  of activated  carbon  for  removal  of anthracene  and  pyrene  for  wastewater treatment,” Desalin. Water Treat. , vol.
57,  no.  1,  pp.  145–150,  2016,  doi: 10.1080/19443994.2015.1015304.
[14]  W. Guo, S. Wang, Y. Wang, S. Lu, and Y.  Gao,  “Sorptive  removal  of phenanthrene  from  aqueous  solutions using  magnetic  and  non-magnetic  rice husk-derived  biochars,” R.  Soc.  Open Sci. ,  vol.  5,  no.  5,  2018,  doi:
10.1098/rsos.172382.
[15]  P.  Das,  S.  Goswami,  and  S.  Maiti, “Removal  of  naphthalene  present  in synthetic  waste  water  using  novel Graphene /Graphene Oxide nano sheet synthesized from rice straw: comparative  analysis,  isotherm  and kinetics,” Front. Nanosci.
Nanotechnol. , vol. 2, no. 1, pp. 38–42, 2016, doi: 10.15761/fnn.1000107.
[16]  C.  B.  Vidal et  al. ,  “Adsorption  of polycyclic aromatic hydrocarbons from aqueous solutions by modified periodic mesoporous  organosilica,” J.  Colloid Interface Sci. , vol. 357, no. 2, pp. 466–
473, 2011, doi: 10.1016/j.jcis.2011.02.013.
[17]  A. Balati, A. Shahbazi, M. M. . Amini, and  S.  H.  Hashemi,  “Adsorption  of polycyclic aromatic hydrocarbons from wastewater  by  using  silica-based organic –  inorganic  nanohybrid material,” J. Water Reuse Desalin. , vol. 05,  no.  1,  pp.  50–63,  2015,  doi: 10.2166/wrd.2014.013.
[18]  Y.  Hu,  Y.  He,  X.  Wang,  and  C.  Wei, “hydrophobic  MCM-41  molecular sieves,” Appl. Surf. Sci. , pp. 3–6, 2014, doi: 10.1016/j.apsusc.2014.05.173.
[19]  T.  M.  Albayati  and  K.  R.  Kalash, “Polycyclic  aromatic  hydrocarbons adsorption  from  wastewater  using different types of prepared mesoporous materials  MCM-41in  batch  and  fixed bed  column,” Process  Saf.  Environ.
Prot. , pp. 13–18, 2019, doi:
10.1016/j.psep.2019.11.007.
[20]  M.  Hedayati,  “Removal  Of  Polycylic Aromatic Hydrocarbon From
Deionized  Water  &  Landfill  Leachate
By  Using  Modified  Clinoptilolites,”
2018.
[21]  Y.  Sun,  S.  Yang,  G.  Zhao,  Q.  Wang, and  X.  Wang,  “Adsorption  of polycyclic  aromatic  hydrocarbons  on graphene oxides and reduced graphene oxides,” Chem. - An Asian J. , vol. 8, no.
11,  pp.  2755–2761,  2013,  doi: 10.1002/asia.201300496.
[22]  N.  Ayawei,  A.  N.  Ebelegi,  and  D.
Wankasi, “Modelling and Interpretation of Adsorption Isotherms,” J.  Chem. ,  vol.  2017,  no. September, 2017, doi: 10.1155/2017/3039817. [1] [23] A.  Kumar et  al. ,  “One  pot
Green  Synthesis  of  Nano  magnesium oxide-carbon  composite :  Preparation  , characterization  and  application  towards anthracene  adsorption,” J.  Clean.  Prod. , vol. 237, 2019, doi: 10.1016/j.jclepro.2019.117691.